Metodik för inventering av fukthedar och hällmarksnaturtyper på biogeografisk nivå

Transkript

1 1(52) Institutionen för ekologi, Artdatabanken Metodik för inventering av fukthedar och hällmarksnaturtyper på biogeografisk nivå Anders Glimskär, Merit Kindström, Assar Lundin, Anders Jacobson Innehåll Förord... 2 Syfte och bakgrund... 3 Basinventering och uppföljning i skyddade områden... 3 Annan uppföljning på biogeografisk nivå... 4 Regionala miljöövervakningsprogram för småbiotoper och gräsmarker... 4 Förberedelser och fältbesök... 7 Definitioner och avgränsningskriterier... 9 Fukthed (4010)... 9 Hällmarkstorräng (8230) och basiska berghällar (6110) Alvar/prekambriska kalkhällmarker (6280) och karsthällmarker (6110) Slutsatser om avgränsning mellan olika hällmarks- och alvarnaturtyper Allmänt om metodik och design Stegvis insnävad avgränsning i flygbild och fält Geografisk utbredning och avgränsning av regioner Design och dimensionering av stickprov Avgränsning av naturtyper i flygbild och fält Fukthed Hällmarksnaturtyper Variabler och bevarandestatus Detaljmätningar i fält Strukturer och funktioner som indikerar bevarandestatus Karakteristiska och typiska arter Planering och förberedelser inför skarp inventering Kostnadsuppskattning Referenser Länkar

2 Förord Biogeografisk uppföljning ska följa upp areal och utbredning av naturtyper inom art- och habitatdirektivet samt dess viktiga strukturer, funktioner och typiska arter. Vissa naturtyper saknar en heltäckande förekomstkarta, vilket försvårar uppföljningen. Följande rapport presenterar metodikförslag samt resonemang kring arturval och avgränsningskriterier för de s.k. Naturanaturtyperna 4010 Fukthedar, 6110 Basiska berghällar, 6280 Alvar och prekambriska kalkhällmarker, 8230 Hällmarkstorrängar samt 8240 Karsthällmarker. Naturvårdsverket har i samråd med ArtDatabanken (ADb) gett SLU, institutionen för ekologi i uppdrag att ta fram metodförslag för biogeografisk inventering och uppföljning av nämnda naturtyper. Rapporten utgör inte något ställningstagande från NV:s sida utan författarna ansvarar själva för innehållet. Ansvariga handläggare för projektmedel till denna studie har varit Anders Jacobson ADb och Johan Abenius NV. 2

3 Syfte och bakgrund Denna rapport beskriver resultaten från en förstudie, som har som syfte att ta fram förslag till metodik för att beskriva areal och utbredning av några sparsamt förekommande naturtyper, som inte har kunnat hanteras på ett bra sätt i befintliga inventeringar eller uppföljningssystem. De finns klustrade i vissa regioner och i småskalig mosaik med andra naturtyper, och därför behövs en mer riktad metodik än för andra naturtyper. Fukthedar (4010) Hällmarkstorräng (på silikatmark) (8230) Basiska berghällar (6110) Nordiskt alvar och prekambriska kalkhällmarker (6280) Karsthällmarker (8240) För att kunna hantera naturtyperna på ett rättvisande sätt i mosaiker, så krävs väl utarbetade definitioner och avgränsningskriterier, liksom regler för vilken detaljeringsgrad och karteringsnoggrannhet som ska användas. I småskaliga mosaiker kan små skillnader i sådana kriterier ge mycket stora skillnader i slutresultatet, vad gäller t.ex. skattad areal, innehåll och bevarandestatus. Man måste också täcka in varje naturtyp i hela dess variation, beroende på region, markförhållanden, markanvändningshistoria och andra miljöfaktorer, samtidigt som man förtydligar avgränsningen mot andra naturtyper. Därför har arbetet i denna förstudie till stor del kommit att handla just om avgränsningskriterier i förhållande till de metoder vi ser är nödvändiga. Vi har dock också lagt stor tonvikt på att föreslå fungerande koncept för att stegvis snäva in avgränsningen, i en strikt uppstyrd kombination av polygonbaserad flygbildstolkning och en kombination av olika fältinventeringsmetoder. Detta tror vi är den enda möjligheten för att få hög detaljnoggrannhet och tillförlitliga data, utan att kostnaderna blir orimliga. Den samordning med regional miljöövervakning som föreslås i denna rapport tror vi är den mest operativa och kostnadseffektiva, och den är i överensstämmelse med de förslag om uppföljning av ovanliga naturtyper på nationell/biogeografisk nivå som beskrivs av Haglund & Vik (2010, s. 6). Basinventering och uppföljning i skyddade områden Ett viktigt underlag är förstås den basinventering som genomfördes av Naturvårdsverket och länsstyrelserna under åren (Naturvårdsverket 2009a, 2009b). Även där baserades en stor del av resultaten på flygbildstolkning, med tydligt beskrivna avgränsningskriterier (Skånes & Andersson 2007). Ett resultat av Basinventeringen är kartverktyget Skyddad natur (Naturtypskartan), som har varit ett viktigt underlag för vårt arbete inom projektet. Ett underlag är också den kartering av naturtyperna 3

4 som gjordes i Ängs- och betesmarksinventeringen (Jordbruksverket 2005a, 2005b). Samtliga naturtyper som ingår i detta uppdrag räknas i riktlinjerna för uppföljning i skyddade områden till samma grupp som gräsmarker. För alla dessa naturtyper utom slåttermarker gäller att det normalt ska finnas minst 2 hektar av naturtypen för att uppföljning ska vara obligatorisk i ett skyddat område (Naturvårdsverket 2010). Det innebär i så fall att många mindre områden av i synnerhet hällmarkstorrängar och basiska berghällar kommer att saknas i uppföljningen i skyddade områden, och resultaten blir därför inte särskilt representativa för situationen på biogeografisk nivå. I flygbildstolkningen inom Basinventeringen användes 0,25 hektar som minsta karteringsenhet (Skånes m.fl. 2007), vilket innebär att en mycket stor andel av dessa mosaikartade naturtyper kommer att saknas i datamaterialet, och det blir därför oanvändbart för att skatta totalmängder i en hel region. Annan uppföljning på biogeografisk nivå Från och med år 2008 ingår bestämning av naturtyper ( habitat ) som en del av de nationella stickprovsbaserade terrestra miljöövervakningsprogrammen RIS (SLU 2013), NILS, Kvalitetsuppföljning av ängs- och betesmarker och MOTH (Sjödin 2013). Definitionerna av naturtyperna följer nära de som finns i Naturvårdsverkets vägledningar, med vissa skillnader, t.ex. att gränsen mellan öppna naturtyper och skog går vid 10 % istället för 30 % (Gardfjell & Hagner 2013). Under de fem åren (ett helt inventeringsvarv) påträffades i NILS, Kvalitetsuppföjning av ängs- och betesmarker och MOTH sammanlagt 29 provytor (eller delytor i delade provytor) med hällmarkstorräng, 7 provytor med karsthällmark och 2 provytor med basiska berghällar som dominerande naturtyp. Av dessa fanns samtliga provytor med karsthällmark respektive basiska berghällar endast i en landskapsruta vardera, och hällmarkstorräng i 21 landskapsrutor. Dessutom fanns totalt 25 provytor med dessa naturtyper som sekundär naturtyp. Där utgjorde de i genomsnitt 7 % andel av provytans /delytans area, i ytor dominerade av silikatgräsmark, stagg-gräsmark, kalkgräsmark och trädklädd betesmark. Vår slutsats är att dessa befintliga miljöövervakningsprogram (MOTH:s datainsamling avslutades 2013) är otillräckliga för att ge en bild av mängd och kvalitet hos dessa naturtyper och att det behövs ett annat angreppssätt för att få användbara data. Regionala miljöövervakningsprogram för småbiotoper och gräsmarker Det gemensamma delprogrammet för gräsmarker inom regional miljöövervakning, där SLU är utförare, bedrevs under med fokus på gräsklädd jordbruksmark (betesmark och viss åkermark), men i samarbete 4

5 mellan länsstyrelserna och SLU har en utvecklad metodik tagits fram, där många fler gräsmarkstyper ingår i sitt rumsliga sammanhang, genom en stark integrering mellan flygbildstolkning och fältinventering (Glimskär m.fl. 2014). Inom ramen för detta samarbete har vi också tagit fram uppföljningsmetoder, analysrutiner och indikatorer för innehåll och påverkan i åkermark och våtmarker (Glimskär m.fl. 2013, Kindström & Glimskär 2014), där det finns stora möjligheter till erfarenhetsutbyte och utformning av gemensamma rutiner. Det reviderade programmet för gräsmarker har för perioden fått namnet Gräsmarkernas gröna infrastruktur, och antalet deltagande län har ökat från 6 till 18 (Figur 1). För de 18 länen kommer en detaljerad kartering av gräsmarkstyper göras i ett stort stickprov av landskapsrutor med arealen 3x3 km. Samverkan sker också med Svenska kraftnät och Trafikverket, vad gäller gräsmarker i kraftledningsgator och längs vägkanter (Figur 2). Stickprovet av landskapsrutor kommer att kunna varieras och utökas för att få tillräckligt stickprov för t.ex. kraftledningsgator i stamnätet, för artrika vägkanter, för län med liten totalareal (t.ex. Gotland) och för län med liten andel gräsmarker. Designen och flygbildstolkningen är också nära integrerad med det gemensamma delprogrammet Småbiotoper i åkerlandskapet, där 11 län i Syd- och Mellansverige deltar under Detta är en mycket stor fördel, eftersom många småbiotoper också är ett slags gräsmarksmiljöer (Figur 2). Figur 1. Län som deltar i det gemensamma delprogrammet för Gräsmarkernas gröna infrastruktur, inom regional miljöövervakning under 5

6 programperioden Figur 2. Schematisk bild av hur samordnad gräsmarks- och småbiotopsövervakning kan vara organiserad. Flygbildstolkning av åker- och gräsmarker, är en grundkartering som skulle kunna ordnas nationellt, som stöd för övriga verksamheter (figur hämtad från Glimskär m.fl. 2014). Metodiken innebär alltså en heltäckande kartering av gräsmarker i ett relativt stort landskapsavsnitt (3x3 km), med stort fokus på polygonavgränsning med hög detaljnoggrannhet, och där ingår rutiner för att anpassa stickprovet efter olika syften och behov inom de olika samverkande inventeringarna (Glimskär m.fl. 2014). Vår erfarenhet från årets utvecklingsarbete är att de ingående hällmarks- och fukthedsnaturtyperna i hög grad ligger i eller i anslutning till hävdpåverkade gräsmarker av olika slag, och det finns alltså många goda skäl till att hantera dem tillsammans med gräsmarksnaturtyperna. Det stämmer också överens med hur de har hanterats i övrig inventering och uppföljning av skyddsvärda naturtyper (Jordbruksverket 2005a; Skånes m.fl. 2007; Naturvårdsverket 2009a; Haglund & Vik 2010). 6

7 a) b) Figur 3. a) Exempel på gräsmarker på jordbruksmark, i anlagd mark (rastrerad, vilket symboliserar fläckvis förekomst av gräsmarker i anlagd mark) samt i kanter mot brukad åkermark och vägar. Tätortsbebyggelse inte inkluderad. b) Exempel på ytor av hällmarkstorräng i skyddade områden, från Naturtypskartan. Förberedelser och fältbesök Till att börja med har vi gått igenom de definitioner och avgränsningskriterier som finns i tillgängliga vägledningar och manualer. De vägledningar som har antagits av Naturvårdsverket är förstås en viktig utgångspunkt, men också en jämförelse med hur avgränsningen har gjorts i praktiken, exempelvis i Basinventeringen av skyddade områden (t.ex. Skånes m.fl. 2007). Vi har också i viss mån gått tillbaka till de ursprungliga EU-dokumenten som beskriver naturtyperna (European Commission 2007; Eriksson & Rosén 2008), eftersom jämförelsen med hur kriterierna tillämpas i andra länder rimligtvis har stor betydelse. En anledning till att vi har sett behov av att återigen utvärdera avgränsningskriterierna är att vi tror att det är nödvändigt för att få hög kvalitet och god tillförlitlighet i en stickprovsmetodik med syfte att göra skattningar av totalarealer och följa detaljförändringar över tiden. Detta är särskilt viktigt i naturtyper som förekommer i småskaliga mosaiker med andra naturtyper, som många av dessa naturtyper gör. För att arealskattningar och bedömningar av bevarandestatus ska bli tillförlitliga på biogeografisk nivå i de småskaliga mosaiker som det här handlar om, så måste också kriterierna för avgränsning vara mycket strikta och operativt användbara. Annars kan resultaten i vissa fall bli osäkra och svårtolkade. En förutsättning för det vidare arbetet var besök till ett antal fältlokaler som täcker in en stor del av den variation och de frågeställningar som finns för 7

8 varje naturtyp. Urvalet av lokaler gjordes i första hand utifrån Naturtypskartan, där kartskikt finns allmänt tillgängliga för alla karterade områden med naturtypsklassning inom skyddade områden. Inom dessa områden gjordes i sin tur ett urval av områden med variation i utseende och andra egenskaper, och med en mosaikstruktur där man kunde belysa gränsdragning både mellan olika skyddsvärda naturtyper och gentemot andra naturtyper. I viss mån sökte vi också upp områden utanför de skyddade områdena, för att mer förutsättningslöst kunna jämföra flygbildstolkningen med den gränsdragning man kunde göra i fält. För de berörda naturtyperna måste man ha bra kriterier för gränsdragning dem emellan, men också mot fuktängar, myrar, torra hedar, gräsmarker och klippor. Fältarbetet har genomförts med medverkan av kompetens från både flygbildstolkare och fältinventering, för att kunna jämföra de avgränsningar som fanns i Naturtypskartan (från Basinventeringen) med de avvägningar som gjordes enbart utifrån bedömningen i flygbilder och slutligen jämföra gränsen i flygbilden med förhållandena som framträder vid fältbesöket. Detta utgjorde underlag för diskussioner och erfarenheter för att utveckla kriterierna för avgränsning. Eftersom vi prioriterade att besöka många olika lokaler i många olika regioner, så fanns inte utrymme inom årets projekt att göra detaljerade metodtester eller insamling av data med miljövariabler. Det kändes inte heller meningsfullt förrän vi hade ett genomtänkt koncept för detaljerad avgränsning och hantering av småskaliga mosaiker. Utifrån de erfarenheter vi har nu och de slutsatser som beskrivs i denna rapport skulle det dock vara ett naturligt nästa steg. Det vi gjorde i fält var dock att noggrant dokumentera besökslokalerna med fotografier och totalartlistor för kärlväxter. Tyvärr hade vi inte kompetens nog att göra någon utförlig eller tillförlitlig registrering av mossor och lavar, vilket hade varit en mycket stor fördel. Vi tror dock att den information vi har samlat in kan bilda grund för ganska långtgående förslag kring metodik, variabelinnehåll och artlistor, liksom för förankring och förklaring av resonemangen kring våra förslag, även om det förstås kan vara svårt att förutse alla detaljproblem som kan uppkomma med en mer slutgiltig metodik. De vanligare kärlväxtarterna (tillsammans med motsvarande urval av mossor och lavar) måste till stor del utgöra grunden för kartering och klassificering av naturtyperna ( karakteristiska arter ), och där kan våra artlistor räcka långt som underlag. Självklart måste även mer sparsamt förekommande arter finnas med för bedömning av t.ex. bevarandestatus ( typiska arter ), även om det behövs ett ganska stort dataunderlag för att utvärdera vilka arter som ger mest användbara resultat. 8

9 Definitioner och avgränsningskriterier En viktig utgångspunkt för avgränsningen av naturtyper är förstås vägledningarna från Naturvårdsverket. Det finns dock styrande dokument och genomförda inventeringar som har använt något annorlunda avgränsningskriterier, och det är viktigt att ett nytt inventeringsprojekt kan förhålla sig dessa olika alternativ. Vår ambition är att belysa olika avgränsningsproblem och att ta fram ett koncept för avgränsning av naturtyper som är logiskt och tydligt, användbart även för mosaikartade miljöer, samtidigt som det så långt möjligt överensstämmer med definitionernas intentioner. Att avgränsningskriterierna i hög grad har tillämpats på olika sätt i olika inventeringar och i olika regioner gör att det inte finns ett enda enkelt svar på frågan, utan alla förslag kommer i någon mån att vara kompromisser. Man måste dock vara medveten om att en uppföljning med hög detaljnivå, baserad på kvantitativa data ställer andra krav än en skötselinriktad avgränsning som stöd för bevarande inom skyddade områden. Om man inte kan få till en identisk metodik som uppfyller alla behov, så kan man åtminstone se till att kunna översätta från det ena datamaterialet till det andra. Det är tydligt från Naturvårdsverkets vägledningar att alla de naturtyper som ingår är mer eller mindre hävdgynnade eller hävdberoende. Definitionerna måste alltså ta hänsyn till att både definitionerna och statusbedömningarna är beroende av att vissa successionsstadier bibehålls och att naturtyperna är föränderliga även om inga plötsliga förändringar sker. Fukthed (4010) Fukthed med klockljung har likheter med såväl myrar som torra hedar och fuktängar, och de lokaler vi har besökt har varit mosaiker med flera av dessa naturtyper. Kanske är det ett kännetecken för fukthed, som har att göra med att den är ett slags övergångsform, som är tydligt fuktpåverkad men har tunt eller inget torvtäcke.. I Vegetationstyper i Norden (Påhlsson 1998) beskrivs denna typ som Fuktig rished av klockljunghed-typ. Huvuddelen av arterna i denna miljö är sådana som också kan förekomma på myrar. Det är troligen just frånvaron av ett tjockt torvtäcke och den nära kontakten med mineraljorden som gör att fuktheden nog är mer hävd- och störningsberoende än många fattigmyrar, och flera lokaler har legat i aktivt hävdad betesmark (Figur 4 och 5). Kombinationen av framför allt hedsäv, myrlilja, klockljung och blåtåtel verkar vara gemensam för de fukthedar vi har besökt, och det är mängdförhållandena snarare än artförekomst som skiljer artsammansättningen från den i t.ex. myrar. Vi har också sett betydande inslag av växter med bredare habitatkrav på flera lokaler, som blodrot och ängsvädd, och i mosaiken kan även finnas en, stagg, hirsstarr, jungfru Marie nycklar och ofta betydande inslag av ljung. 9

10 Figur 4. Den gula linjen avser gränsen för fukthed i Naturtypskartan inom det skyddade området norr om vägen, i en fuktsvacka i en aktivt hävdad betesmark (omgiven av frisk gräsmark till vänster och torr hed till höger). Gränsen stämmer mycket väl överens med den gräns vi drog i fält (vit streckad linje), förutom att den av misstag har hamnat några tiotal meter för långt västerut i kartskiktet. Söder om vägen i kraftledningsgatan finns numera ohävdad mark, där kraftiga tuvor av t.ex. blåtåtel har trängt ut den tidigare fukthedsvegetationen. I fält kan man i mycket högre grad använda befintliga kriterier, alltså artsammansättning och frånvaro av tjock torv. Eventuellt behövs något poängsystem för hur många eller hur mycket av de karakteristiska arterna som ska krävas för att räknas som skyddsvärd naturtyp eller för att ha gynnsam status. Detta måste utprovas i alla de olika varianter av fukthedar (olika mosaiker) som förekommer. En slutsats är också att flygbildstolkningen antagligen kommer att behöva vara relativt tillåtande, och att alltså en stor andel av urvalet kommer att behöva göras i fält, men det gäller i hög grad också för hällmarkerna, så det är ingen avgörande skillnad. En fördel är att den region där fukthedarna förekommer är så väldigt distinkt avgränsad till Västsverige, vilket förstås markant underlättar avgränsnings- och inventeringsarbetet. 10

11 a) b) c) d) Figur 5. a) Mosaikartad/diffus gräns mellan fukthed och torr hed i betesmark i inlandet; b) sluttande fukthed som gränsar nedåt mot blötare myr; c) fukthed insprängd bland kustnära hällmarker; d) typisk fukthedvegetation med klockljung, myrlilja m.m. Dock kan man säkert hitta negativa indikatorarter för gränsdragning mot torr hed, t.ex. blåbär, lingon, kråkbär och kruståtel, dominans av vitmossor för myrar samt stor mängd blåtåtel, pors och starr i fuktängar eller skogskärr. På flera av de lokaler vi har besökt har en stor andel av arealen haft tjockt torvtäcke, och den egentliga fuktheden har alltså varit mindre ytor i ett område dominerat av myr. Vi har också besökt lokaler med stor mängd blåtåtel och pors (motsvarande fuktig rished av pors-blåtåtel-typ hos Påhlsson 1998), men det har framför allt varit i igenväxande, blötare miljöer, utan sentida hävdpåverkan och omgiven av relativt tät skog. Kanske kan man betrakta det som ett sent igenväxningsstadium i mycket dålig bevarandestatus, eller rentav som icke -skyddsvärd naturtyp, trots att där kan finnas inslag av klockljung och myrlilja. 11

12 a) b) Figur 6. Fukthed (4010) i numera ohävdad mark insprängt i ett utpräglat skogslandskap. Fältskiktet är högvuxet och domineras av bl.a. blåtåtel och kraftiga plantor av ljung och med fläckvis tätt trädskikt. Fortfarande finns mindre inslag av myrlilja och klockljung, men mycket sparsamt. Erfarenheten hittills är att fukthed nog är den naturtyp där vi än så länge har haft svårast att hitta entydiga avgränsningskriterier i flygbildstolkningen. Därför behöver vi mer tester och besök på fler lokaler för att vara säkra på att få en bra kombination av kriterier. Troligen kommer definitionen i hög grad bygga på jämförelse med omgivande vegetation (läget i topografin, färg och struktur i flygbilden), snarare än som entydiga regler som kan tillämpas likadant överallt. Avgränsningsreglerna i flygbildstolkningen kan alltså formuleras delvis olika om fuktheden ligger i anslutning till torr hed än om den ligger i kanten av en myr. I befintliga vägledningar och definitioner läggs stor vikt vid gränsen om högst 30 cm torvtjocklek, som huvudsakligt avgränsningskriterium gentemot myrar. Vi tror att den regeln måste följas med viss försiktighet. För det första finns det myrar som ofta har mindre än 30 cm torv (t.ex. rikkärr), för det andra är det troligen sällan man rent faktiskt mäter torvdjupet när man ska göra en avgränsning i fält. I praktiken är andra typer av kriterier ofta mer avgörande för beslutet. Detta gränsvärde är alltså bara i teorin ett strikt kvantitativt avgränsningskriterium. Det finns dock förstås en tydlig logik bakom, som hänger ihop med att växternas rötter på tunna torvtäcken fortfarande har kontakt med mineraljorden, så att även mer näringskrävande fastmarksarter har möjlighet att fortleva. I praktiken är det (som det ofta är) sammansättningen av växter i fält- och bottenskiktet som avgör hur naturtypen ska klassas. I en mosaik med torra hedar är vår erfarenhet från årets fältbesök att man kan förvänta sig en mikrotopografisk variation, där torr hed finns på tuvor omväxlande med fukthedsvegetation i svackorna. I de fallen kan det vara 12

13 rimligt att beskriva en mosaik som andelen av torr respektive fuktig hed inom en avgränsad yta. Fuktheden kan också finnas i distinkta svackor, om de inte är alltför vattenfyllda (Figur 4), omgivet av torr hed, men kan också finnas i svackor i kustnära hällområden, som längs med delar av Bohuskusten (Figur 7a). I gränsen mot myr kan man kanske snarare förvänta sig ett band av fukthedsvegetation längs med kanten mellan myren och den torrare fastmarken (Figur 8a). Där blir avgränsningen troligen enklare, med relativt tydligt avgränsade, mer enhetliga områden. a) b) Figur 7. Skyddade områden vid Bohusläns kust med gränser från Naturtypskartan, där fukthed har karterats a) insprängt bland de kustnära hällarna och b) i området mellan hällarna och jordbruksmarken. 13

14 a) b) Figur 8. a) Skyddat område där fuktheden (inom de gula linjerna till vänster) finns i gränszonen mellan den torrare fastmarken och den blötare myrmarken i mitten av det öppna området. b) Den detaljerade flygbildsavgränsning som gjordes före fältbesöket (de vita linjerna till höger) kan vara ett stort stöd för fältinventerarens avgränsning, genom att man kan justera befintliga gränser snarare än att behöva dra helt nya. De exakta reglerna för avgränsning av fukthed kommer att justeras baseras på erfarenheterna från 2014 års flygbildstolkning och fältbesök. Hällmarkstorräng (8230) och basiska berghällar (6110) Enligt definitionerna så karakteriseras både hällmarkstorrängen och basiska berghällar av pionjärvegetation av mossor, lavar, fetbladsväxter och annueller på tunna, torkpåverkade jordtäcken vid hällar. I EU:s manualer för skyddsvärda naturtyper (European Commission 2007, Eriksson & Rosén 2008) kan man dra slutsatsen att basiska berghällar är den naturtyp som motsvarar hällmarkstorrängar, fast på basiska hällmarker. Där nämns också karsthällmarker, som dock har karstsprickor. Definitionerna av de två naturtyperna liknar också mycket varandra. Vår målsättning är därför att ha så likartade kriterier som möjligt för dessa naturtyper, med fokus på tunna jordtäcken och pionjärvegetation. Eftersom det är pionjärvegetationen på tunna jordtäcken som definierar naturtyperna, så lär det finnas stora arealer av hällmarker som inte uppfyller kraven på att vara skyddsvärd naturtyp. Det kan vara antingen helt kala hällar, eller sådana som har ett tätt och tjockt täcke av renlavar eller mattbildande mossor. 14

15 För karteringen i flygbild är det förekomsten av hällar och tunt jordtäcke som får fälla avgörandet, och det är strukturer som normalt är tydliga och lätta att urskilja i infraröda flygbilder med hög upplösning och stereoseende. I fält behövs dock vidare arbete med att sätta gränser för vad av hällmarken som faktiskt är skyddsvärd naturtyp och definiera hur mosaiker ska hanteras. En minsta karteringsenhet kommer att behövas för naturtyperna (inklusive hällmarkstorräng) i förhållande till omgivande vegetation (förslagsvis 100 m 2 ) Kriterier på en annan detaljeringsgrad behövs för att avgöra hur mycket tunt jordtäcke med pionjärvegetation som ska finnas, troligen som en viss minsta andel (förslagsvis %). Som jämförelse står i vägledningarna att berg i dagen ska täcka minst 50 %, men enligt EU-definitionerna (European Commission 2007; Eriksson & Rosén 2008) är det pionjärvegetationen som är i fokus för såväl hällmarkstorräng som basiska berghällar, inte mängden berg i dagen. I definitionen av pionjärvegetation behövs slutligen en artlista med något poängsystem, exempelvis så att minst tre arter från listan måste finnas för att det ska räknas som skyddsvärd naturtyp eller ha gynnsam status). Enligt vägledningarna finns hällmarkstorräng främst vid kusten eller i betesmarker. Vår erfarenhet från fält visar dock att hällmarker närmast vattnet ofta kan vara nästan helt renspolade av våg-, is- och vindpåverkan, men att det kan finnas ytor som uppfyller definitionen längre in mot land, där störningen är svagare. Många av de intressanta områden vi har hittat har varit i naturbetesmark. När man bedömer bevarandestatus för hällmarkerna måste man alltså ta hänsyn till att det är ett visst successionsstadium med jämn och måttlig störning som möjliggör för de skyddsvärda naturtyperna att utbildas. 15

16 a) b) c) d) e) f) Figur 9. a-d) Hällmarker på silikatberggrund med varierande förekomst av torräng med pionjärvegetation på tunt jordtäcke (Uppsala och Västra Götalands län). e) Strandnära hällmarker har lyfts fram som en viktig miljö, men där vattenpåverkan av vågor, is m.m. är störst kan mängden tunn jord med pionjärväxter vara obetydlig, och det är snarare perenn hedvegetation (t.ex. ljung) som överlever bäst. f) Längre upp från stranden kan t.ex. bladlavar klara sig bättre. 16

17 a) b) c) d) e) f) Figur 10. a-e) Basisk berghäll på kalkberggrund, a) med mekaniskt uppkomna sprickor; eller f) annan basisk berggrund insprängt bland silikatberggrund och kalk. (Västmanlands, Örebro och Södermanlands län). 17

18 Alvar/prekambriska kalkhällmarker (6280) och karsthällmarker (6110) Enligt den ursprungliga benämningen och definitionen av naturtyp 6280, så utgörs den av flatrocks med svag dränering och frostvittringsprocesser. Det görs där inga undantag för prekambriska kalkhällmarker som skulle medföra att de hanterades annorlunda än alvar, som alltså också ska vara flatrocks Till skillnad från alvar och hällmarkstorrängar/basiska berghällar, ska inte karsthällmarkerna enligt EU:s definition ha någon större mängd tunt jordtäcke. De har definitionsmässigt inte heller vittringsgrus på samma sätt som alvar, eftersom vattnet dränerar i sprickorna. Tonvikten är istället på själva sprickorna och arter som kan finna skydd där. I definitionen av karst ingår att sprickorna är kemiskt vittrade och det finns en underjordisk dränering, vilket skiljer den tydligt från kalkmark med grundare, mekaniska sprickor där vatten och jord ansamlas. Våra erfarenheter från fält visar att karsthällmarker ofta finns i mosaik med alvar, och troligen utgörs karsthällmarken ofta av revkalksten, som på de lokaler som vi besökte gav ett är ojämnt och buckligt intryck, medan alvaret finns på jämn sedimentär kalksten. Eftersom karsthällmarkens vatten dränerar, så är hällen kring sprickorna utsatt för uttorkning och ofta kal, till skillnad från alvaret, där vattnet står kvar och frostvittringen kan skapa vittringsgrus. Både karst och alvar med vittringsgrus finns på kalkhällmarker, men i Sverige knappast på silikathällmark eller på andra basiska hällmarker. Om det skulle finnas basiska berghällar (6110) i mosaik med alvar och karsthällmark, så skulle det alltså främst vara i de fall som inte uppfyller ovanstående definitioner, till exempel konvexa hällytor (men inte alltför branta jämför klippnaturtyper). Att behandla basiska berghällar som ett slags restnaturtyp verkar stämma väl med Basinventeringens bestämningsnyckel för flygbildstolkningen (Skånes m.fl. 2007), där hela naturtypen alvar och prekambriska hällmarker beskrivs i termer av vittringsjord och alvarvegetation (inklusive vätar). I beskrivningen i texten anges dock att karsthällmarkerna i första hand finns i mosaik med basiska berghällar. Vår erfarenhet från fältbesök på Öland och Gotland är det motsatta, att karsthällmarkerna finns i mosaik med alvar. Anledningen till att karsthällmarkerna i en sådan mosaik har obeväxta hällar och inget vittringsgrus är just själva karstsprickorna, som gör att vattnet dränerar effektivt. 18

19 a) b) c) d) e) f) Figur 11. Alvar och karsthällmark på Öland och Gotland. a) Alvar med flack, svårdränerad kalksten med vittringsgrus och b) jordfyllda mekaniska sprickor. c-d) Karsthällmark med underjordisk dränering och därmed en torkutsatt, kal yta utan frostvittring. I sprickorna kan växa glesa förekomster av t.ex. tulkört och oxbär. e) Revkalksten med kemiskt vittrade karstsprickor i förgrunden och flat sedimentär kalksten med vittringsgrus i bakgrunden; f) Kemiskt vittrad karstspricka med murruta. 19

20 I karsthällmarkerna kan tulkört, oxbär m.m. etablera sig fläckvis i sprickorna, även i välbetad mark. Detta tillsammans med en effektivare dräneringen i mark med karstsprickor och den torrare, kargare miljön som det ger upphov till, kan ge ett ganska annorlunda utseende och struktur hos markytan och vegetationen jämfört med intillliggande alvar. (Figur 11 d, e). Slutsatser om avgränsning mellan olika hällmarks- och alvarnaturtyper Vår ståndpunkt är att alvar i första hand bör betraktas som en landskapsbildande naturtyp av flatrock med hårda, plana ytor med sedimentär kalksten, i enlighet med EU-definitionen (Eriksson & Rosén 2008, se även Ekstam & Forshed 2002). Det känns inte meningsfullt eller funktionellt att ur denna mosaik bryta ut ytor som annan naturtyp enbart utifrån att de råkar ha större andel blottad häll. Detta är en konsekvens av den, som vi ser det, något missriktade rekommendationen att gränsen mellan alvar och basiska hällar alltid ska dras vid 50 % täckning av berg i dagen. Ambitionen med detta är uppenbarligen att kunna sortera bort ytor som saknar vittringsgrus, vilket är ett rimligt och relevant kriterium för att identifiera alvar, men vi menar att det strider mot andemeningen i naturtypsdefinitionerna och mot den gängse uppfattningen om vad som innefattas i begreppet alvar. Ekstam & Forshed (2002) har dock en ännu vidare definition, där de i kulturalvar innefattar det man enligt Art- och habitatdirektivets indelning skulle kalla kalkgräsmark. Så långt vill inte vi gå. Men den tydligt uttalade regeln om att även vätar ska ingå i naturtypen alvar är helt i överensstämmelse med att se alvar snarare som en landskapsmosaik. Uppenbarligen finns karsthällmarker ofta just i mosaik med alvar, och de bör förstås fortfarande urskiljas som en egen, distinkt naturtyp. Slutsatsen att det är revkalksten som skapar förutsättningar för karstbildning, till skillnad från alvarets jämnare sedimentära kalksten, utgör en logisk och distinkt funktionell motivering till varför denna åtskillnad ska göras, och detta är enligt vår erfarenhet också möjligt att se i fält. Skillnaderna i dräneringsförhållandena och karstsprickorna som livsmiljö utgör ytterligare starka skäl att särskilja dem. Det vi därmed landar i är en väldigt tydlig prioritetsordning, där karsthällmark karteras i första hand, därefter alvar (inklusive prekambriska kalkhällmarker) och slutligen basiska berghällar på sådan kalkhällmark (eller andra basiska bergarter) som är av annan karaktär och samtidigt hyser pionjärvegetation på tunna jordtäcken. Även alvar (och i viss mån karsthällmarker) kan förstås också ha sådan pionjärvegetation, så det duger inte som enda avgränsningskriterium. Fördelen med denna prioritetsordning, som nämnt ovan, är också att basiska berghällar och hällmarkstorrängar på silikatmark kan karteras enligt exakt samma kriterier, vilket är i överensstämmelse med EU-definitionerna och underlättar oerhört för flygbildstolkningen. Det slutliga beslutet gäller då 20

21 enbart om det är silikatberggrund eller berggrund med basiska bergarter, vilket fältinventeraren kan avgöra utifrån strikta instruktioner. Som tur är förekommer inte de processer som definierar alvar och karsthällmarker på silikatberggrund, så där uppkommer inget överlapp. Det finns inget som hindrar att naturtypen basiska berghällar förekommer i mosaik eller i nära anslutning till alvar eller karst, på ytor där det av olika skäl varken finns plan, svårdränerad kalksten med frostvittring (eller vätar), eller karstsprickor. Det kan gälla t.ex. sluttningar eller konvexa ytor av kalksten. Om våra förslag skulle genomföras i en skarp inventering på biogeografisk nivå, skulle det förstås påverka jämförbarheten med de karteringar och arealskattningar som är gjorda sedan tidigare. Därför är det förstås angeläget med en bred diskussion om vad förslagen kan innebära och om en sådan förändring är motiverad. Vi tror dock att den typ av kriterier skulle underlätta betydligt för en detaljerad kartering, i och med att det är lättare att formulera regler för hur olika typer av mosaiker ska hanteras. Troligen är det framför allt i de stora skyddade områdena på kalkmark på Öland och Gotland som det skulle medföra mest arbete med förändrade gränser (men ofta också bara en enkel omklassning från basiska hällmarker till alvar), medan det i många andra fall bara skulle behövas en enkel omklassning, t.ex. från alvar/prekambriska kalkhällmarker till basiska berghällar i många kalkmarker på fastlandet. Vad gäller skötsel av naturtyperna i de skyddade områdena tror vi inte att det medför några förändringar, eftersom skötselbehoven är likartade oavsett eventuella omklassningar mellan naturtyper. Allmänt om metodik och design Det finns flera olika samverkande faktorer som gör att de naturtyper som ingår i denna förstudie är svårhanterliga. De har ojämn geografisk utbredning på regionnivå, vilket innebär att man för att bli effektiv behöver begränsa urvalet geografisk, utan att för den skull missa en väsentlig del av förekomsten. De fem naturtyperna har ganska olika mönster i utbredning, samtidigt som det finns många likheter i metodik och kriterier för datainsamling. Exempelvis måste man troligen ha en något annorlunda design för de stora sammanhängande ytorna på Stora alvaret. Svårigheterna med att avgränsa mosaikmiljöer i heltäckande karteringar gör att de befintliga underlagen ibland är ofullständiga eller ojämna i detaljeringsgrad, men samtidigt måste en ny metodik på någon nivå vara jämförbar med de underlag som redan finns. Våra förslag för basinventering och uppföljning utanför skyddade områden verkar skilja sig från den som används i länsstyrelsernas egen uppföljning i skyddade områden, exempelvis att vi här föreslår 100 m 2 (0,01 hektar) som minsta karteringsenhet för hällmarksnaturtyperna (jämför Gardfjell & Hagner 2013), till skillnad från 0,10 ha i den befintliga uppföljningen i 21

22 skyddade områden (Haglund & Vik 2010) och 0,25 ha i Basinventeringen (Skånes m.fl. 2007). För jämförbarhetens skull föreslår vi att man i ett skarpt inventeringsprogram på biogeografisk nivå även gör inventering inom skyddade områden på samma sätt som utanför. Det ska dock självklart inte ersätta den kartering som har gjorts, utan ska vara en komplettering för att ge en rättvisande totalbild. Samtidigt är det också angeläget samtidigt att ha en genomtänkt princip för att bibehålla jämförbarheten mellan de två dataseten. Särskilt viktigt är det för naturtyper som har en stor andel av sin förekomst i skyddade områden. Det kan gälla även alvar, trots att de områdena oftast är mycket väldokumenterade sedan tidigare. Den största skillnaden i praktiken tror vi är att den metodik vi beskriver tillåter att man drar gränser för naturtyperna med mycket högre detaljnoggrannhet och har mer tydligt definierade regler för hur man t.ex. använder arter som kriterium för klassificering. Det gör att träffsäkerheten och möjligheten att följa förändringar blir mycket större, även inom skyddade områden, och representationen av även mindre områden med naturtyperna i landskapet blir mycket mer rättvisande. De väldigt grova minimiarealer som användes i t.ex. Basinventeringens flygbildstolkning leder till att en mycket stor andel av t.ex. hällmarkstorrängarna inte har kommit med i inventeringarna, medan stora andelar av det som har karterats som hällmarkstorräng egentligen innehåller gräsmark eller kala hällar utan det tunna jordtäcke eller de växter som kännetecknar hällmarkstorräng. Om de befintliga karteringarna inom skyddade områden (med vissa justeringar i klassificeringen) kompletteras med en stickprovsmässig inventering med högre detaljnivå både inom och utanför skyddade områden enligt vårt förslag, så tror vi att man kan uppnå god jämförbarhet, goda möjligheter till uppföljning och hög kvalitet på data utan alltför stora tilläggskostnader och utan risk för dubbelarbete. Stegvis insnävad avgränsning i flygbild och fält Vårt förslag till tillvägagångssätt innebär att man använder en genomtänkt kombination av olika metoder, som stegvis snävar in urvalet av områden. Det är ett sätt att minimera kostnaderna för de mest tidskrävande momenten (som oftast är datainsamlingen i fält) och att använda varje metod för det den lämpar sig bäst. För att detaljnoggrannheten ska kunna bibehållas till rimliga kostnader, så tror vi att en stickprovsbaserad metodik är nödvändig för inventering på biogeografisk nivå. Då kan man styra tätheten av stickprovet för att få jämn kvalitet på data och skattningar i alla naturtyper, oavsett skillnader i totalareal och geografisk utbredning. 22

23 1. Avgränsning av region där naturtypen ska inventeras 2. Stickprovsutlägg, t.ex. landskapsrutor 3. Stöd av andra kartunderlag, t.ex. Jordartskartan 4. Avgränsning i flygbilder 5. Avgränsning i fält 6. Kompletterande variabler och arter En viktig utgångspunkt för våra förslag är att inventeringen i så många steg som möjligt baseras på polygonavgränsning, snarare än på punktobservationer, både i flygbildstolkning och i fält. Vi tror att detta är helt nödvändigt för en kostnadseffektiv och tillförlitlig metodik för den typ av sparsamt förekommande mosaikmiljöer som det handlar om här. För en sådan polygonbaserad inventering finns också många goda erfarenheter från det utvecklingsarbete och det löpande inventeringsarbete som sedan 2009 har genomförts i samarbete mellan länsstyrelserna och SLU, i anslutning till de gemensamma delprogrammen för gräsmarker (Glimskär m.fl. 2014), småbiotoper (Andersson & Glimskär 2013; Glimskär m.fl. 2013) och våtmarker (Kindström & Glimskär 2014), som på SLU, inst. för ekologi från 2014 går under samlingsnamnet Regional landskapsövervakning. För samtliga dessa moment är avgränsning av polygoner i flygbild en viktig del av resultaten och ett nödvändigt underlag för fältinventeringen. I småbiotopsinventeringen används sedan 2009 en särskilt framtagen handdatorapplikation för kartering av punkter, linjer och polygoner i fält, med stöd av infraröda flygbilder. Detta gör att mycket av de metoder och verktyg som behövs för en sådan inventering redan finns på plats eller relativt enkelt kan kompletteras till en fungerande struktur. Från och med år 2014 kommer totalt 19 av Sveriges länsstyrelser att delta, och flygbildstolkningen kommer att bli en avsevärt större del av inventeringen, för både gräsmarker och myrar. Fältmetodiken kommer att anpassas tydligare efter miljöernas specifika naturvärden, t.ex. mer målanpassade artlistor och variabler som är bättre anpassade för att effektivt följa t.ex. hävdpåverkan och igenväxningsförlopp. Som anpassning till de sexåriga programperioderna inom regional miljöövervakning kommer även denna inventering att ha en sexårig cykel (inventeringsvarv), vilket överensstämmer med uppföljningen i skyddade områden (Haglund & Vik 2010) och med Sveriges rapportering av naturtypernas status till EU-kommissionen. Gräsmarkerna det regionala programmet ligger i hög grad i samma områden som de här ingående naturtyperna, eftersom alla de berörda naturtyperna är öppna och ofta mer eller mindre hävdgynnade miljöer i en gräsmarks-, hed- eller våtmarksmosaik. Exempelvis är vår erfarenhet från årets projekt att en stor andel av de värdefulla hällmarkstorrängarna ligger insprängd i naturbetesmark. Den polygonbaserade flygbildstolkning som bedrivs kan alltså lätt och effektivt kompletteras med registrering av dessa naturtyper, med stora samordningsmöjligheter och stor jämförbarhet i 23

24 gränsdragningskriterier. Polygonavgränsningen som metod har också många andra fördelar. Det rumsliga sammanhanget som ges av gräsmarkskarteringen inom Regional landskapsövervakning ger stora möjligheter att relatera värdena och bevarandestatusen hos naturtyperna till den gröna infrastrukturen, alltså de likartade livsmiljöer som finns i omgivningen. Ytterligare en fördel med en rumsligt heltäckande inventeringsmetodik för framtida utveckling av uppföljning är att det ökar möjligheten att även inkludera rörliga organismer (t.ex. landmollusker i karsthällmark) som indikatorer på naturtypernas kvalitet och ekologiska funktion, och för växter kan man använda floraväkterimetoder för att följa populationsstorlek m.m. av de sällsynta arter som aldrig någonsin skulle komma med i ett mer eller mindre glest utlägg av provytepunkter. Den 3x3 km stora landskapsruta som används inom regional miljöövervakningen är troligen en lämplig skala för utvärderingen. En heltäckande, polygonbaserad kartering av naturtyperna inom ett landskapsavsnitt är statistiskt effektivt, eftersom alla förekomster av fuktheds- och hällmarksnaturtyper kan komma med i registreringen, även där arealen inom ett landskapsavsnitt är mycket liten. I en rent provytebaserad inventering, däremot, skulle antalet träffar inom en ruta bli mycket litet, och det finns en stor risk för att man inte alls får med dem i rutan. Det effektiva stickprovet blir alltså i många fall betydligt större med en heltäckande, polygonbaserad metod. Där får man också ett mått på totalareal för naturtypen inom en landskapsruta, som direkt kan användas i arealskattningar, inte bara en eller ett fåtal punkter. Som beskrivs nedan, förutsätter det dock att en polygonavgränsning i flygbild också åtföljs av en motsvarande komplettering och validering av gränserna i fält. Det man i praktiken karterar i flygbild är alltså potentiellt skyddsvärd naturtyp, och för det syftet är troligen träffsäkerheten mycket god. Avgränsning av öppna hällmarker från annan mark är flygbildstolkning i stereo i högupplösta infraröda flygbilder troligen en minst lika bra eller bättre metod än kartering i fält, eftersom hällmarkerna ofta framträder tydligt. Vilka av dessa som i sin tur har tunna jordtäcken med pionjärvegetation, karstsprickor eller vittringsgrus avgörs lämpligast i fält. Att en sådan fältkartering kan utgå ifrån en detaljerad avgränsning i flygbilder är dock en mycket stor fördel och en förutsättning för att arbetet ska bli effektivt och av hög kvalitet. Geografisk utbredning och avgränsning av regioner Eftersom alla de fem ingående naturtyperna har begränsad geografisk utbredning, är det nödvändigt att begränsa inventeringen till de områden där man har rimligt stor chans att hitta dem, för att få någorlunda god kostnadseffektivitet. Det gäller i synnerhet om man har en metodik med 24

25 höga krav på noggrannhet och detaljinnehåll. Bland annat ingår tydligt i förutsättningarna för avgränsning av naturtyperna att de endast ska registreras i södra Sverige, vilket också har varit vår utgångspunkt. Vilken geografisk avgränsning man än har, finns det risk för att en viss andel av naturtypen kommer att förekomma utanför den, vilket medför risk för underskattning av arealer. Att få med sådana perifera förekomster skulle dock troligen medföra så stora extrakostnader att kostnaden inte motsvarar vinsten. Man får helt enkelt konstatera att de skattade resultaten gäller inom den avgränsade regionen, och acceptera att det för vissa syften kan vara gott nog. Befintliga utbredningskartor som bygger på förekomster i basinventeringen. Inför en biogeografisk uppföljning måste utbredningskartorna utvärderas och det är troligt att större områden kommer att ingå. En stor andel av kalkhällmarkerna är troligen kända från skyddade områden och annan information, men vi kan inte helt utesluta att det finns områden som inte finns dokumenterade i befintliga dataunderlag. Troligen gäller det i första hand basiska berghällar på annan berggrund än kalksten. Utbredningen av fukthed med klockljung är den som är mest entydig i de befintliga kartunderlagen, med en distinkt zon längs Västkusten (Figur 12). Det överensstämmer också väl med utbredningen av flera av de karakteristiska arterna, som har en ganska distinkt västlig/sydvästlig utbredning i Sverige, framför allt klockljung, hedsäv, myrlilja, borsttåg. Klockljung kan finnas längre in i landet, men det är ändå viktigt att inte lockas att sätta likhetstecken mellan livsmilljö för klockljung och fukthedsnaturtypen. En fråga som kan behöva utredas är hur västra Skåne ska hanteras, men eftersom det inte är något stort område totalt sett, kan det vara rimligt att utan alltför stora extrakostnader inkludera hela det området också. Att det geografiska området beskrivs som så distinkt avgränsat är förstås en fördel ur effektivitetssynpunkt, och därför bör man vara strikt med att hålla sig inom det området vid inventeringen. Att röra sig alltför långt utanför det tillför troligen väldigt lite. 25

26 Figur 12. Utbredning av fukthedar med klockljung enligt Naturvårdsverkets vägledning. Den naturtyp som är svårast att hantera är troligen hällmarkstorräng på silikatmark, som enligt vägledningen främst finns längs kusterna i södra Sverige, kring Mälaren, Vänern och Vättern, men där mindre förekomster troligen också kan förekomma i andra områden, troligen ofta i anslutning till naturbetesmarker. Antagligen är det just för hällmarkstorrängar som risken för att missa små förekomster i perifera lägen är allra störst. Visserligen är öppna hällmarker på silikatberggrund ofta lätta att ta fram med flygbildstolkning, men det finns också mycket stora arealer av hällmarker som inte uppfyller kraven för att räknas som skyddsvärd naturtyp (främst i skogsmiljö), så ju mer hällmarker perifera lägen och med osäker kvalitet man inkluderar, desto större är risken att de vid ett fältbesök visar sig vara ointressanta som den skyddsvärda naturtypen hällmarkstorräng. Det kan i sin tur driva på kostnaderna för inventeringen väsentligt. Vi föreslår därför att man håller sig ganska strikt till den regionala avgränsning som finns beskriven i naturtypsvägledningen (Figur 13a). Det innebär i praktiken att man sätter en ganska strikt gräns norrut ungefär vid Norrlandsgränsen, och utesluter t.ex. Dalarna och norra Värmland. Dessutom får man antagligen utelämna de största delarna av Småländska höglandet och norra Skåne. Kalknaturtyperna i södra Sverige har förstås sin huvudsakliga förekomst på Öland och Gotland, och där bör en omfattande inventering förstås göras utbredd över hela arealen. Övriga karterade förekomster i södra Sverige är framför allt spridda i mindre områden i Västergötland, Sörmlandskusten, Västmanland och östra Dalsland. En fråga är också hur man ska hantera förekomster av andra basiska bergarter, t.ex. olivin på Smålands Taberg. 26

27 a) b) c) d) Figur 13. Utbredning av de fyra hällmarksnaturtyperna enligt Naturvårdsverkets vägledningar. Högsta kustlinjen (HK) kan utgöra en avgränsning för att identifiera regionerna med 6110 och 8230, eftersom dessa naturanaturtyper beskrivs som berghällar med vegetation bestående av fetbladsväxter, ettåriga örter, samt gräs. Den typen av marker kan man förvänta sig att hitta i huvudsak i områden under HK, eftersom det är vattnets svallande påverkan som har skapat många hällmarksytor med berg i dagen, och utbredningen av hällmarkstorräng verkar överensstämma anmärkningsvärt väl med den avgränsningen (Figur 13a och 14). Avvikelser mellan HK och den registrerade utbredningen för hällmarkstorräng som kan nämnas är Smålandskusten och södra /mellersta Värmland. Även i norra Uppland, norra 27

28 Västmanland och delar av Skåne är det värt att fundera på om man bör vara något mer generös med att utöka det karterade området (Figur 14). Eventuellt kan också Berggrundskartan vara till hjälp, för att hitta kalkhällmarker och andra basiska hällmarker utanför redan kända områden med skyddsvärda naturtyper (Figur 14). Eftersom karteringen i Berggrundskartan är relativt grov, så kan man inte hålla sig strikt till den avgränsningen, men förekomst av basiska bergarter i närområdet kan vara tillräckligt som stöd för att säkrare hitta ytor som potentiellt är basiska berghällar. Om man ska tro Berggrundskartans angivelser för basiska bergarter, så är det framför allt delar av Östergötlands kust och västra slättområden som kan tillkomma, liksom spridda förekomster i Småland och södra Värmland (Figur 14). Att få med samtliga de områdena kan möjligtvis vara orealistiskt, om inte en mycket stark samordning med t.ex. regional miljöövervakning kan organiseras, men det är förmodligen motiverat att undersöka hanteringen av vissa sådana områden mer i detalj. En central fråga är också hur vitt man ska tillämpa den geologisk definition av basiska berghällar, beroende på bland annat hur vittringsbenägen bergarten är. Det kan vara särskilt viktigt i förhållande till lav- och mossfloran, där andra basiska berghällar än kalk kan vara särskilt viktiga. Figur 14. Vänster: Berg i dagen i södra Sverige enligt Jordartskartan (1: ), med sura bergarter (rött) och basiska bergarter (blått), inklusive hällar och områden med tunt och/eller osammanhängande jordtäcke. Här ingår också ospecificerade områden med avseende på jordart. Höger: Berg i dagen på sur berggrund, under (blått) och över Högsta kustlinjen. 28

29 De objekt som i basinventeringen i södra Sverige har identifierats som 6110 finns företrädesvis på kalksten och lerskiffer. Några objekt finns på berggrund av gråvacka, sandsten och arkos. Ytterligare några finns på s.k. granitoid berggrund, vilket innebär att bergarten inte är bestämd, men att den har en granitliknande textur. Det finns också objekt på ryolit vilken är en sur bergart. Det skulle kunna förklaras med att berggrundskartan har en låg lägesnoggrannhet och en förhållandevis stor minsta karteringsenhet i jämförelse med basinventeringen. Det vi kan konstatera är att det förekommer andra basiska bergartstyper, t.ex. basalt, i södra Sverige, som potentiellt kan innehålla naturtyp 6110 och därför bör tas med i karteringen på biogeografisk nivå. Mot bakgrund av vårt förslag på ny definition av 6110, så behövs fortsatt arbete med utformning av designen. Till att börja med måste den region där 6110 ska följas upp identifieras och definieras. Vi behöver ta reda på de basiska bergarternas utbredning och hur det kan knytas ihop till en region. Motsvarande gäller för 8230 som förekommer på sura bergarter. Hultengren (2012) föreslår att de kalkhaltiga hällmarkerna i Dalsland i huvudsak ska föras till prekambriska kalkhällmarker, alltså naturtyp 6280, samma som alvar (Figur 13c). Det finns dock ingenting i Hultengrens (2012) beskrivning som säger att de skulle uppfylla kraven att vara flatrock med dålig dränering, frostvittringsprocesser och ansamling av vittringsgrus. Däremot stämmer beskrivningen av miljöerna utmärkt väl med vår syn på vilka typer av miljöer som kan förväntas ingå i naturtypen basiska berghällar. En stor del av områdena i Dalsland är också kalkhaltig lerskiffer snarare än kalksten. En överflyttning av de miljöerna skulle alltså ha en tydlig påverkan på naturtypens utbredning, genom att förekomsterna av kalkhäll väster om Vänern inte räknas till naturtyp 6280, utan istället till naturtyp Design och dimensionering av stickprov Projektets huvudsakliga syfte är att ta fram metodik för inventering av de fem naturtyperna, och de slutsatser om avgränsning och möjlig metodik som våra tester och fältbesök har lett till bekräftar de utgångspunkter vi hade vid projektets början, om det lämpliga i en kombination av flygbildstolkning och fältinventering. För att arealuppskattningar ska bli rättvisande och kostnadseffektiva behövs stickprovsmetodik, som kan vara underlag för både basinventering och framtida uppföljning. Vår utgångspunkt för designen är att utgå ifrån erfarenheter inom stickprovsbaserad regional miljöövervakning, d.v.s. de gemensamma delprogram som samverkar inom Regional landskapsövervakning, och som kombinerar flygbildstolkning och fältinventering, tillsammans med tidigare metodutveckling som har analyserat statistisk styrka hos stickprov inom liknande miljöövervakningsuppdrag (t.ex. Glimskär m.fl. 2005). Våra förslag baseras till stor del på 29

30 erfarenheter från den verksamheten. Vi har dock bedömt att vi inte har haft något detaljerat kvantitativt underlag för dimensioneringen av en inventering på biogeografisk nivå för flera av naturtyperna, framför allt fuktängar och hällmarkstorräng på silikatmark, eftersom kunskapen om naturtypernas mängd och utbredning är otillräcklig och ojämn, åtminstone utanför skyddade områden, men i viss mån också inom skyddade områden. Det är ju en anledning till att detta utvecklingsarbete behövs. Därför har vi gjort bedömningar utifrån de befintliga vägledningar, kartskikt från Naturtypskartan för skyddade områden, de exempelområden vi har detaljstuderat och egna erfarenheter. Andra underlag som vi har använt som stöd och som kan bli användbara i inventeringen är Jordartskartan och Berggrundskartan (se vidare nedan). I förberedelserna inför programperioden har vi inom Regional landskapsövervakning tagit fram underlag för att variera tätheten av stickprovet av landskapsrutor på ett antal olika nivåer, som är multiplar av det grundutlägg som används av Svensk Fågeltaxering. Man kan alltså både förtäta, genom att ha dubbla eller fyrdubbla antalet landskapsrutor, eller minska genom att t.ex. halvera antalet (Figur 15). Syftet är att på ett flexibelt och transparent sätt kunna anpassa omfattningen av inventeringen, men ändå bibehålla så stor mängd samordning som möjligt, exempelvis genom att samutnyttja flygbilder och göra karteringen i samma områden, vilket både sparar tid i flygbildstolkningen och möjliggör kombinerade analyser och utvärderingar med data från flera samordnade inventeringar. Man kan också i hög grad använda samma grupp av fältinventerare, för att minimera reskostnader och utbildningskostnader. Inventeringarna ställer likartade, höga krav vad gäller inventerarnas goda artkunskap och förståelse för naturens variation, vilket gynnar alla inventeringar och bidrar till hög kvalitet på inventeringen. 30

31 Figur 15. Exempel på förtätat rututlägg som grund för riktad inventering. Detta exempel visar en fyrdubbling av tätheten jämfört med det som används av t.ex. Svensk fågeltaxering. Olika täthet (röda, gröna eller gula rutor i exemplet) kan användas i olika regioner och för olika naturtyper. Tätheten av stickprovet kan variera beroende på naturtyp. För fukthedar är ju regionen relativt liten, samtidigt som fukthedarna kan ha både små arealer och förekomma relativt glest i landskapet, i synnerhet om man vill få med även de små, perifera förekomsterna, t.ex. i kantzoner. Troligen behöver man därför ha ett relativt stickprov av landskapsrutor, alltså fördubbling eller fyrdubbling av grundstickprovet. En stor del av samma område ingår också i regionen med hällmarkstorräng, så de kan till stor del samutnyttjas. Eftersom resultaten för naturtyperna ska sammanställas i enlighet med Art- och habitatdirektivets regionindelning, är det angeläget att även Kontinental region, med Hallands och Blekinges kustland samt Skåne (se Figur 13, ovan) får ett tillräckligt stort stickprov för fukthed och hällmarkstorräng. En möjlighet är att ett utlägg av landskapsrutor använder den fyrdubbla tätheten i hela kontinental region (se Figur 14), och att samtliga landskapsrutor där besiktigas i flygbilder. Även om vissa delar av Skånes inland inte ligger under HK och inte har några registrerade förekomster av hällmarker eller fukthed, så kan ett antal missade 31

32 förekomster där få förhållandevis större konsekvenser för arealskattningar än i övriga landet, åtminstone om man sätter det i relation till de mer begränsade extrakostnaderna. Om man lägger samman ytorna av registrerad fukthed, hällmarkstorräng och övriga arealer under HK, så täcker de tillsammans in en avsevärd (eller åtminstone ganska svåravgränsad) del av Skåne. Blekinge- och Hallandskusten bör förstås ingå i sin helhet, med ett förtätat stickprovsutlägg. För Öland och Gotland kommer förstås arealen av alvar och andra kalkhällsnaturtyper i varje ruta vara osedvanligt stort. I vilket fall som helst kommer det att behövas ett förtätat utlägg av landskapsrutor, eftersom det antalet är det som mest av allt styr den statistiska styrkan, och den lilla totalarealen gör att antalet i grundutlägget blir litet. Det är antagligen helt orealistiskt att skilja på de olika kalkhällsnaturtyperna i utlägget på Öland och Gotland, så man inkluderar dem alla på samma sätt i alla rutor. Styrningen av inventeringsinsatsen beroende på areal görs istället när man väljer ytor för detaljinventering inom fältinventeringen (se nedan). En svårare fråga är hur man ska styra utlägget för kalknaturtyper och andra basiska hällmarker på fastlandet, där förekomsten är mycket mer sporadisk. Det finns starka skäl att så långt som möjligt samordna hällmarker på silikat och på basisk berggrund så långt möjligt med samma metodik och samma urvalskriterier, men på något sätt måste vi hantera att hällmarkstorrängarna på silikatmark är så mycket vanligare. En möjlighet är att man i det tätaste utlägget, med en fyrdubbling av utlägget, väljer ut de landskapsrutor som någonstans inom rutan har förekomst av någon av de basiska bergarter som ska ingå. Träffsäkerheten kommer inte att bli hundraprocentig, och Berggrundskartan är på många sätt grov, men om man hanterar den rätt är det åtminstone en relativt objektiv och transparent metod. Inom detta tätare urval kan man därefter besöka samtliga flygbildskarterade hällmarksförekomster, och den slutliga klassningen av vilka hällmarksytor som är basiska eller ej görs av fältinventeraren. Detta kommer att ge ett omfattande dataunderlag som kan användas för att i ett senare skede utvärdera hur effektiv metoden är för att faktiskt hitta basiska hällmarker, men innan man har gjort en sådan utvärdering finns knappast någon avsevärt mycket effektivare metod för att kartera dessa miljöer, åtminstone inte utanför redan naturtypskarterade skyddade områden. Ett stöd vid utvärderingen av olika underlag kan vara landskapsflororna, där man kan se förekomst av många kalkgynnade arter. För att det ska fungera som underlag måste man dock ta hänsyn till att vissa regioner har områden med kalkhaltig morän, t.ex. Uppland. För övriga landskapsrutor, utan basiska bergarter, används ett glesare utlägg (t.ex. enbart grundutlägget) med fokus på silikatmarkernas hällmarkstorrängar. Om man av en händelse påträffar hällar med basiska bergarter i dessa landskapsrutor, så anger man förstås det också. 32

33 Avgränsning av naturtyper i flygbild och fält När man väl har avgränsat den geografiska region som ska ingå, och valt/slumpat ut de landskapsrutor som ska utgöra stickprovet inom regionen, så åtföljs den i nästa steg av avgränsning i flygbild av ytor med potentiellt skyddsvärd naturtyp, som därefter valideras, kompletteras och justeras i fält (Figur 16). För alla fem naturtyper gäller att de ofta är påverkade av någon typ av beteshävd eller annan måttlig och regelbunden störning. Omgivningen kan alltså ge ledtrådar till vilka ytor som kan ha förutsättningar att uppfylla kraven för att räknas som skyddsvärd naturtyp. Vi har tidigare vid många tillfällen konstaterat värdet av att använda äldre flygbilder för att skilja öppna-halvöppna områden med jordbrukshistoria och ängsartad vegetation från mer skogspräglade miljöer, exempelvis i kraftledningsgator och vid hyggen. Bland annat vill man snabbt och effektivt kunna gallra bort hällmarker som ligger i utpräglade skogslandskap, som sällan har de värden som kännetecknar de värdefulla naturtyperna. Figur 16. Exempel på område som är karterat i Naturtypskartan, med hypotetiska exempel på en mer detaljerad avgränsning av ytor med skyddsvärd naturtyp i flygbild (ljusgrå) och i fält (gröna, fyllda), som underlag för arealskattningar och bedömning av bevarandestatus. En mer praktisk fråga är att flygbildstolkning som metod sätter vissa gränser för hur god noggrannhet man kan få i områden med tätare trädoch buskskikt. Möjligtvis kan det vara ett skäl som är gott nog för att vi ska bestämma en högsta gräns för trädtäckning, och då kan vägledningarnas 30 %-gräns vara en rimlig kompromiss även av rena metodskäl. 33

34 Fukthed Fukthedarna är hävd- och störningsgynnade naturtyper (främst bete eller fluktuerande vattennivå), som växer igen med vedväxter och högvuxna örter och gräs om störningen är för svag. Liksom för hällmarksnaturtyperna är troligen 30 % träd- och busktäckning en rimlig gräns. Vegetationen ska vara tydligt fuktpåverkad, men inte ha dominans av vitmossor och ett tjockt torvtäcke, vilket utgör gränsen mot myrar. I flygbildstolkningen bör antagligen avgränsningskriterierna formuleras gentemot var och en av de angränsande vegetationstyperna. Hedvegetation kan kännas igen genom att risinslaget kan ge en karakteristisk färg och struktur i flygbild, och gentemot torra hedar kan gränsen dras baserad på läget i terrängen (i svackor eller översilade sluttningar) och den något frodigare vegetationen. Eftersom vatten absorberar infrarött ljus, så slår fuktigheten också igenom med mörkare färg i de infraröda flygbilderna jämfört med i de torra hedarna. Gränsdragningen mot myr kan baseras på att myrarna kan ha dominans av vitmossor, som också har sitt speciella utseende, ibland med särskilda tuv- /höljestrukturer, och i vissa fall av riktigt blöta ytor med vatten i markytan. Fuktängsvegetation finns på mer produktiv mark med frodigare vegetation, och det kan framgå av en rödare färg och frånvaron av risinslag. Igenväxningsvegetation med t.ex. pors, blåtåtel och viden kan också urskiljas. Eftersom det troligen till stor del är relativa kriterier (jämförelser med omgivningen) som kan användas för avgränsning i flygbilder, behöver en större del av det slutliga avgörandet göras i fält. Det ställer alltså höga krav på att man i fält kan sålla fram de ytor som faktiskt uppfyller kraven och inte. Det är ofta knepigt och tidskrävande att dra helt nya gränser i fält, i synnerhet om det gäller större ytor av finskaliga mosaiker. Därför är det antagligen en fördel om flygbildstolkaren i hög grad gör en preliminär polygonavgränsning av de strukturer och den variation som är synlig uppifrån, och att fältinventeraren sedan kan ta ställning till dessa befintliga polygongränser, justera klasser och i viss mån justera eller komplettera gränserna. Till stor del behöver alltså avgränsningen i fält baseras på artinnehållet i vegetationen. Förekomst av flera (minst tre?) av arterna hedsäv, klockljung, myrlilja, borsttåg, klockgentiana och granspira inom det avgränsade området. Åtminstone en av arterna ska finnas spridd på flera ställen över ytan Förekomst av både fattigmyrs- och fastmarksarter, utan stark dominans av någondera. Exempel kan vara ljung, sileshår, tranbär, blåtåtel, hirsstarr, blodrot och ängsvädd, men även inslag av t.ex. renlavar, odon, ängsull och tuvtåtel. Inget eller endast tunt, fläckvis förekommande skikt av vitmossor och vitmosstorv 34

35 På sin höjd måttlig förekomst av igenväxningsarter som blåtåtel, pors, viden eller högörter (älgört m.m.) Hällmarksnaturtyper De uppräknade naturtyperna har det gemensamt att de ofta utgör små ytor som ligger i mosaik med annan mark. Vi föreslår därför 100 m 2 sammanhängande yta som minsta karteringsenhet för de fyra hällmarksnaturtyperna i fältkarteringen. I flygbildstolkningen är det dock ofta svårt att i detalj avgöra fördelningen av olika delar i en mosaik. Därför måste andra tröskelvärden för avgränsning antagligen användas där. Det är också ibland svårt att skilja bar häll från tunna jordtäcken, eftersom båda får en blåaktig färg. De områden som kommer att karteras kommer alltså att vara distinkt skilda från omgivande gräsmark utanför mosaiken, men fördelningen mellan bar häll, tunna jordtäcken och moss- och lavtäckt häll måste antagligen göras till största delen i fält. I praktiken tror vi att en minsta karteringsenhet i flygbildstolkningen som är 0,05 eller 0,10 hektar troligen är det mest realistiska, och inom en sådan yta är det normalt en mindre andel som uppfyller strikta krav på att vara hällmarkstorräng eller basisk berghäll. En regel i flygbildstolkningen kan vara att minst 20 % (d.v.s. 100 m 2 i en polygon med 0,05 ha storlek) av den karterade ytan i en mosaik ska bedömas vara bar häll eller hällmark med tunt jordtäcke, alltså mer tillåtande regler än för fältinventeringen (se nedan). Inom dessa polygoner kan man sedan i fält avgränsa de ytor som uppfyller de striktare kraven för fältavgränsningen. Fördelen med att ha mer tillåtande gränser i flygbildstolkningen är att man som fältinventerare normalt inte behöver titta utanför dessa polygoner, utan alla områden som rimligtvis kan bli aktuella för fältkartering finns redan inkluderade. Som stöd för flygbildstolkningen vill vi ytterligare utvärdera möjligheten att använda berg i dagen i Jordartskartan för att snabbare och säkrare hitta alla hällmarksområden. Den ska dock bara vara ett stöd. Det är flygbildstolkaren som slutgiltigt avgör vilka ytor som uppfyller kraven, och hällmarker ska förstås karteras även om de inte sammanfaller med Jordartskartans markeringar. Jordartskartans mest detaljerade variant i skala 1: finns enbart i södra Sverige (Figur 16). Lyckligtvis täcker den ganska precis de områden där man kan förvänta sig att de berörda naturtyperna kan förväntas förekomma (utom Gotland), d.v.s. söder om norrlandsgränsen, längs kusterna, Skåne, Västergötland och i hela Mälardalsområdet. De områden i södra Sverige där den saknas är främst i Smålands inland och på Gotland. Som figur 16 visar sammanfaller regionerna med noggrann fältkartering i Jordartskartan mycket väl med hällmarkstorrängarnas förväntade utbredning enligt vägledningen. Den detaljerade versionen av Jordartskartan är förmodligen en förutsättning för att den ska vara användbar för detta syfte. 35

36 Figur 16. Jordartskartans olika typer, där kartorna i de gulmarkerade områdena (karttyp 4) med detaljerad fältkartläggning troligen är de mest användbara, medan jordartskartan i övriga områden troligen är alltför grov för att vara ett stöd i flygbildstolkningen på lokal nivå. I fält bör karteringen göras mer detaljerat inom en sådan mosaik, för att variabelregistreringen i fält (t.ex. förekommande arter) i högre grad ska återspegla själva naturtypen, och inte dess omgivning. Trots det kommer det ändå att finnas en variation även inom de fältkarterade ytorna, och därför bör det finnas regler som beskriver hur man bedömer enbart själva naturtypens ytor inom en mycket finskalig mosaik. Även den blottade hällen och i viss mån moss- och lavtäckt häll bör antagligen räknas in i hällmarksnaturtypens area, såväl för hällmarkstorrängar på silikatmark som för kalkhällsnaturtyperna. Det behövs dock tröskelvärden för hur stor andel av ytan de högst kan utgöra för att räknas in i naturtypens area. Enligt Naturvårdsverkets vägledning ska det tunna jordtäcket finnas fläckvis och endast täcka upp till 50 % av hällens yta. Det är oklart varför den regeln finns, eftersom det är just det tunna jordtäcket som hyser värdena i form av pionjärväxter. Snarare borde regeln formuleras omvänt, att det måste finnas en viss minsta mängd tunt jordtäcke med pionjärvegetation. och inte endast helt obeväxt häll. Under rubriken Förutsättningar för bevarande i vägledningen står också att väl utvecklade mattor av renlavar inte får finnas för att det ska räknas som skyddsvärd naturtyp. Till det skulle vi vilja lägga att det även gäller väl utvecklade mattor av mattbildande mossor, t.ex. raggmossor, kvastmossor, vägg- och husmossa. För gräns- 36

37 dragningen mot hed- och gräsmarksvegetation kan vi tills vidare hålla oss till det vedertagna kriteriet att fältskiktet av icke-pionjärväxter (i huvudsak perenna gräs, örter och ris) inte bör täcka mer än 50 %, men möjligtvis kan den siffran sättas ännu lägre. I vägledningen anges att följande inte ska ingå i hällmarkstorräng: Marker med tjockare jordtäcke och med en sammanhängande grässvål (>50%) förs till olika ängs- och gräsmarkstyper (6000-serien) eller till ris- och hedmarker (4000-serien). Det är svårt att veta hur den regeln strikt ska tolkas, men vi antar att tätare fältskikt normalt utvecklas endast på tjockare jordtäcke, och om fältskiktstäckningen är högre på tunna jordar så är det normalt av just de intressanta pionjärväxterna. Problemen uppstår när vi stöter på undantag från den regeln. Vi föreslår att avgränsningskriterierna för basiska berghällar så långt möjligt ska vara likartade som de för hällmarkstorrängar på silikatmark, men där tillkommer kriteriet att det inte ska vara vittringsgrus eller andra strukturer som är typiska för alvar (vätar, hällar av flatrock i en alvarmosaik) eller karsthällmarker. Ett preliminärt förslag till kriterier för avgränsning av hällmarkstorräng och andra hällmarksnaturtyper är följande: Minst 10 % täckning av tunt jordtäcke utan växtlighet eller med fetbladsväxter och pionjärväxter av kärlväxter, mossor och lavar Minst 50 % täckning av hällmark, inklusive tunt jordtäcke med pionjärväxter, stenlevande skorp- och bladlavar samt störningsgynnade och torktåliga mossor Högst 50 % total täckning av hedvegetation, gräsmarksvegetation och/eller välutbildade mattor av renlavar eller mattbildande mossor Normalt högst 30 % täckning av träd- och buskar, utom i begynnande stadier av igenväxning På alvar finns också varierande mängd vittingsgrus eller kalkbleke m.m. typiskt för vätar Beroende på hur strikta kriterierna ska vara, kan också tillkomma en lista över karakteristiska arter (fetbladsväxter och pionjärarter), med någon form av poängsystem för hur många arter som behöver finnas för att kraven ska vara uppfyllda (se Karakteristiska och typiska arter, nedan). Variabler och bevarandestatus Detaljmätningar i fält En stickprovsmetodik med tydligt, noggrant avgränsade ytor och väldefinierade avgränsningskriterier ger mycket goda förutsättningar för att kvantitativt bedöma bevarandestatusen hos området. Till skillnad från små cirkelprovytor ger en polygonbaserad inventering möjlighet att ge en totalbild över områdets artinnehåll, även de mer sparsamt förekommande 37

38 arterna. Annars är risken att de viktigaste indikatorarterna bara påträffas strax utanför provytan och därför aldrig kommer med i den datatabell som används för statusbedömning. För inventeringen kommer vi att utforma ett formulär, där ett antal variabler registreras, tillsammans med en lista över förekommande arter. Dessa utgör grund för klassning av bevarandestatus. Om man vid grundinventeringen använder ett lite mer generöst urval av områden, så kan man också använda de data för att i efterhand sålla bort områden, om man bestämmer sig för att ha striktare kriterier för vad som alls ska räknas som skyddvärd naturtyp. Det kan exempelvis gälla om man vill ha en striktare gräns för träd- och busktäckning. Provytemetodik med stora cirkelprovytor för uppföljning är en ganska grov metod för uppföljning i naturtyper som ofta förekommer i småskaliga mosaiker. Även om det kan kännas lämpligt i stora enhetliga områden av alvar eller fukthed, är det mycket sällan en lämplig metodik i exempelvis hällmarkstorräng. Vi föreslår därför att alla de hällmarksnaturtyper som här beskrivs ska följas med en metodik med betydligt mindre provytor. Som jämförelse kan nämnas den metodik som länsstyrelserna normalt använder för uppföljning i gräsmarksnaturtyper, där ett stort antal småprovytor sprids ut över hela stora vegetationsavsnitt inom skyddade områden. För jämförbarhet med sådan metodik föreslår vi därför kartering av enhetliga polygoner i kombination med småprovytor för artförekomst. En mycket större jämförbarhet mellan metoder i skyddade områden och på biogeografisk nivå är mycket angeläget, för att man bättre ska kunna utvärdera de skyddade områdenas representativitet och den gröna infrastrukturen i omgivningen och dess betydelse för värdena i de skyddade områdena. En samverkan med länsstyrelsernas gemensamma delprogram för gräsmarkernas gröna infrastruktur, som är spatiellt heltäckande inom ett större landskapsavsnitt, möjliggör en mycket mer sofistikerad analys av sådana faktorer än i tidigare befintliga miljöövervakningsprogram. För jämförbarhet med uppföljningsmetodik i gräsmarker och befintliga förslag för substratmark (Haglund & Vik 2010), föreslår vi att ett visst antal småprovytor med radie 0,28 cm (d.v.s. med samma area som kvadratiska provytor med 0,5 m sida) placeras ut inom det avgränsade naturtypen. Dessa småprovytor är tillräckligt små för att kunna placeras även i mosaikartade miljöer, samtidigt som de ger jämförbarhet med uppföljning i skyddade områden, såväl som regional och nationell miljöövervakning (Glimskär 2014). Utfördelningen av sådana småprovytor kan ske på exakt samma sätt som föreslaget för uppföljning av gräsmarker inom skyddade områden (Haglund & Vik 2010, s ), eftersom metodiken använder en heltäckande polygonavgränsning av naturtyperna. 38

39 Strukturer och funktioner som indikerar bevarandestatus Vår erfarenhet av årets flygbildsavgränsning och fälttester är att en absolut träd- och busktäckningsgräns inte bör vara det första eller det viktigaste man bedömer, utan fokus bör ligga på markvegetationen. Om värdena finns på plats bör de vara avgörande, inte träden och buskarna många meter därifrån. Eftersom många av värdena kan vara känsliga för beskuggning är förstås träden och buskarna en möjlig förklaringsgrund, och igenväxning med vedväxter är ett reellt hot mot vissa av värdena. Vi tror dock att otillräcklig (eller överdriven) störning av själva markvegetationen kan vara ett mer påtagligt hot i många situationer. En viktigare aspekt av träd- och buskskiktet är att det försvårar avgränsningen i flygbilder. När träd- och busktäckningen överskrider ungefär 30 % börjar bedömningen av markvegetationen allvarligt försvåras, i synnerhet om det är högre träd som skuggar marken runtomkring. När träd- och busktäckningen överskrider % är beskuggningen troligen så hög att de ljuskrävande arterna sannolikt inte finns kvar. I intervallet % bör man alltså kunna tillåta att flygbildstolkaren anger potentiellt skyddvärd naturtyp om andra faktorer tyder på att dess värden kan finnas, framför allt om en träddunge ingår i en mosaik av mer öppna naturtyper. Det är viktigt att man i fält tydligt markerar sådana skillnader i trädtäckning, så att man kan väga in det vid utvärdering av bedömningssäkerhet. Risken att förbise värdefulla ytor är betydligt större ju större träd- och busktäckningen är, även i fält. Om man i något sammanhang vill tillämpa träd- och busktäckningsgränserna väldigt strikt, ska man i efterhand kunna sortera bort ytor med hög träd- och busktäckning, även om de har värden karakteristiska för naturtypen. Vår bestämda uppfattning är alltså att den vanligt förekommande snäva inriktningen på träd- och buskskikt som en av de viktigaste bedömningsgrunderna (se t.ex. Skånes & Andersson 2011) är delvis missriktad. En mer nyanserad syn på markvegetationens sammansättning och struktur kan ge betydligt mer relevanta, snabba och meningsfulla mått på naturvärdet, där träd- och buskskiktet bara är en av påverkansfaktorerna. Med den metodik som föreslås av Haglund & Vik (2010) blir inventeringen av träd- och buskskikt mycket tidskrävande, vilket vi anser inte är motiverat. Detsamma gäller fältskiktsvegetationens höjd (jfr. Haglund & vik 2010), som inte är något särskilt effektivt mått i hällmarksnaturtyper. Om man vid utvärderingen av den initiala inventeringen kan se att förekomsten av värden minskar drastiskt vid en viss träd- och busktäckning, så har man det underlag man behöver för att på ett välinformerat sätt sätta ett tröskelvärde som faktiskt är relevant för de värden man vill bevara. 39

40 a) b) c) d) Figur 17. Skötsel och bevarandestatus hos hällmarkstorräng på silikatmark (Västra Götaland och Södermanland). a) Tillståndet beror på hävdintensiteten i kombination med beskuggning, även av träd i söderläge som inte direkt täcker ytan; b) Mosaik med näringspåverkad gräsmark; c) Återupptagen hävd på kräver tid för värdena att återhämta sig; d) Beskuggning och avsaknad av hävd gynnar mattbildande mossor, t.ex. raggmossor. För hällmarksnaturtyper bör bedömningen alltid avse ytorna med tunt eller inget jordtäcke. Det är alltså ofta inte vegetationens utseende i sig som avgör om det är potentiellt skyddvärd naturtyp. I karteringen av en hällmarksnaturtyp kan ingå avsevärda arealer bar häll, på samma sätt som det kan ingå ytor med tunt jordtäcke som är täckta av mattbildande mossor och renlavar. Alltför stor andel av dessa två strukturer medför dock att bevarandestatusen ska bedömas som låg. Om vegetation med pionjärvegetation saknas helt är det inte fråga om någon av naturtyperna hällmarkstorräng eller basiska berghällar. Följande skala är ett exempel på hur hällmarksytor kan klassificeras utifrån faktorer som påverkar bevarandestatus: 40